Efeito Potencial Gradiente Trofico Rio Urbano Formacao Trihalometanos

7/22/2019 Efeito Potencial Gradiente Trofico Rio Urbano Formacao Trihalometanos

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UNIVERSIDADE FEDERAL DO RIO GRANDE DO SUL

INSTITUTO DE PESQUISAS HIDRULICAS

EFEITO POTENCIAL DE GRADIENTE TRFICOEM RIO URBANO NA FORMAO DE

TRIHALOMETANOS

ANDR TORRES PETRY

Dissertao submetida ao Programa dePs-Graduao em Engenharia deRecursos Hdricos e SaneamentoAmbiental da Universidade Federal doRio Grande do Sul como requisito paraa obteno do ttulo de Mestre emEngenharia.

Porto Alegre, abril de 2005


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II

UNIVERSIDADE FEDERAL DO RIO GRANDE DO SUL

INSTITUTO DE PESQUISAS HIDRULICAS

EFEITO POTENCIAL DE GRADIENTE TRFICO EM RIO URBANO NA FORMAO

DE TRIHALOMETANOS

ANDR TORRES PETRY

Dissertao submetida ao Programa de Ps-Graduao em Engenharia de Recursos Hdricos eSaneamento Ambiental da Universidade Federal do Rio Grande do Sul como requisito para a

obteno do ttulo de Mestre em Engenharia.

ORIENTADOR: Prof. Dr. David M. L. da Motta Marques

Banca ExaminadoraProf. Dr. Antnio Domingues Benetti IPH/UFRGS

Prof. Dr. Gino Roberto Gehling IPH/UFRGS

Prof. Dr. Cludio Lus Crescente Frankenberg DEQ/PUCRS

Porto Alegre, abril de 2005


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III

APRESENTAO

Este trabalho foi desenvolvido no Programa de Ps-Graduao Em Engenharia de

Recursos Hdricos e Saneamento Ambiental da Universidade Federal do Rio Grande do Sul,

sob orientao do Prof. David M. L. da Motta Marques, fazendo parte do projeto guas

Urbanas: Avaliao e Controle dos Impactos Ambientais Decorrentes da Urbanizao.

AGRADECIMENTOS

A minha famlia, pelo apoio durante todos esses anos; colega ngela Hamester, pessoa fundamental na realizao desse trabalho e companheiraem todas as horas dedicadas a essa pesquisa;

Ao programa de Ps-Graduao em Recursos hdricos e Saneamento Ambiental, pelaoportunidade de realizao de meu mestrado;

Ao professor David da Motta Marques, pela orientao e auxlio durante a pesquisa;Ao CNPQ, pela concesso de bolsa de estudo;Ao projeto guas Urbanas: Avaliao e Controle dos impactos Ambientais decorrentes daUrbanizao, pelo financiamento de materiais e anlises indispensveis pesquisa;

A mestra Carla Schuck, pela pacincia e auxlio na manipulao do cromatgrafo;

Aos tcnicos lvaro Frantz, Tiago Centurio, Roberta Mota, Mara e Vera, pelo auxlio eensinamento nas coletas e anlises em laboratrio;

Ao bolsista Leandro Putti, pela ajuda em todas as coletas;

Aos colegas de Ps-graduao, principalmente ao amigo Daniel Medeiros, pelo

companheirismo desde o incio do mestrado;Aos professores Robin T. Clarke e Cntia B. Uvo, pelo auxlio nas anlises estatsticas;


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IV

SUMRIO

LISTA DE TABELAS............................................................................................................VII

LISTA DE FIGURAS...........................................................................................................VIII

LISTA DE SMBOLOS ...........................................................................................................X

RESUMO................................................................................................................................XI

ABSTRACT...........................................................................................................................XII

1 INTRODUO .................................................................................................................1

2 REVISO BIBLIOGRFICA..........................................................................................3

2.1 RIOS URBANOS E POLUIO .............................................................................3

2.2 ESTADO TRFICO DE UM RIO............................................................................4

2.3 CLASSIFICAO DO ESTADO TRFICO DE UM RIO.....................................5

2.4 DESINFECO........................................................................................................72.4.1 Clorao.............................................................................................................8

2.4.2 Residuais Formados ...........................................................................................9

2.4.3 Pontos de aplicao do cloro ...........................................................................10

2.5 SUBPRODUTOS DA DESINFECO .................................................................11

2.6 OS TRIHALOMETANOS (THMs) ........................................................................12

2.7 RISCOS DOS TRIHALOMETANOS SADE HUMANA...............................13

2.7.1 Clorofrmio .....................................................................................................15

2.7.2 Bromodiclorometano .......................................................................................16

2.7.3 Dibromoclorometano .......................................................................................16

2.7.4 Bromofrmio ...................................................................................................16

2.8 FATORES IMPORTANTES NA FORMAO DE TRIHALOMETANOS........17

2.8.1 Efeito do pH.....................................................................................................17

2.8.2 Efeito da temperatura.......................................................................................17

2.8.3 Efeito do tempo de contato ..............................................................................18

2.8.4 Efeito do precursor orgnico ...........................................................................182.8.5 Efeito da concentrao de cloro.......................................................................20

2.8.6 Efeito da presena de ons brometo e iodeto ...................................................20

2.8.7 Efeito da presena de amnia ..........................................................................21

2.8.8 Efeito da presena de algas..............................................................................21

2.8.9 Modelos de subprodutos da desinfeco .........................................................22

2.9 QUALIDADE DA GUA E SUAS VARIVEIS .................................................24

2.9.1 Vazo ...............................................................................................................25

2.9.2 Turbidez...........................................................................................................26

2.9.3 Temperatura.....................................................................................................26


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V

2.9.4 Condutividade..................................................................................................27

2.9.5 Salinidade ........................................................................................................28

2.9.6 pH ....................................................................................................................28

2.9.7 Potencial Redox...............................................................................................29

2.9.8 Oxignio Dissolvido ........................................................................................29

2.9.9 Slidos .............................................................................................................30

2.9.10 Clorofila a ........................................................................................................30

2.9.11 Fitoplncton.....................................................................................................31

2.9.12 Nitrognio ........................................................................................................33

2.9.13 Fsforo.............................................................................................................36

2.9.14 Demanda Qumica de Oxignio (DQO) ..........................................................36

2.9.15 Carbono Orgnico Total (COT).......................................................................37

2.9.16 UV....................................................................................................................382.9.17 Cloretos............................................................................................................38

3 JUSTIFICATIVA............................................................................................................39

4 OBJETIVO ......................................................................................................................39

5 MATERIAIS E MTODOS............................................................................................40

5.1 CARACTERIZAO DA REA DE ESTUDO ...................................................40

5.2 COLETAS E ANLISES DA GUA BRUTA......................................................42

5.2.1 Anlises de campo ...........................................................................................42

5.2.2 Anlises de nitrognio, fsforo e slidos.........................................................43

5.2.3 Fitoplncton.....................................................................................................43

5.2.4 Clorofila a ........................................................................................................44

5.2.5 DQO.................................................................................................................45

5.2.6 Anlise de Turbidez, THMs, cloro livre e combinado, COD e UV ................45

5.3 TESTES REALIZADOS.........................................................................................46

5.4 ANLISE DOS DADOS ........................................................................................49

6 RESULTADOS E DISCUSSO.....................................................................................516.1 ANLISE DAS VARIVEIS DA GUA BRUTA...............................................51

6.1.1 Vazo ...............................................................................................................55

6.1.2 Temperatura.....................................................................................................55

6.1.3 pH ....................................................................................................................56

6.1.4 Oxignio dissolvido .........................................................................................57

6.1.5 Turbidez...........................................................................................................58

6.1.6 Potencial Redox...............................................................................................59

6.1.7 Condutividade e Salinidade .............................................................................60

6.1.8 DQO, COD e UV 254 nm................................................................................61


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VI

6.1.9 Nitrognio Total e Amnia..............................................................................65

6.1.10 Fsforo Total e Reativo ...................................................................................67

6.1.11 Slidos .............................................................................................................68

6.1.12 Clorofila e Fitoplncton...................................................................................69

6.1.13 Cloro livre e combinado ..................................................................................73

6.1.14 Trihalometanos ................................................................................................73

6.2 VARIVEIS NOS TEMPOS DE REAO 04 E 24 HORAS ..............................74

6.2.1 Trihalometanos ................................................................................................74

6.2.2 Cloro livre e combinado ..................................................................................76

6.2.3 UV....................................................................................................................81

6.3 CLASSIFICAO DO ESTADO TRFICO ........................................................83

6.4 VARIABILIDADE ESPACIAL E TEMPORAL DOS THMs...............................87

6.5 RELAO DE ESTADO TRFICO E TRIHALOMETANOS............................966.6 MODELOS DE REGRESSO MLTIPLA PARA PREVISO DE THMs ........98

7 CONCLUSES E RECOMENDAES .....................................................................102

8 REFERNCIAS BIBLIOGRFICAS ..........................................................................105


7/125

VII

LISTA DE TABELAS

Tabela 2.3-1 - Limites sugeridos para classificao trfica de rios a partir dasdistribuies de freqncias cumulativas das figuras 2.3.1 e 2.3.2. ..................6

Tabela 2.7-1- Efeitos sade dos THMs individuais............................................................15Tabela 5.1-1- Caractersticas Gerais da Bacia Hidrogrfica do Arroio Capivara .................41

Tabela 5.2-1- Metodologias empregadas na anlise das amostras de gua ...........................42

Tabela 6.1-1 - Dados gerais das variveis da gua bruta no arroio Capivara, PortoAlegre-RS, de mai/04 jan/05.........................................................................53

Tabela 6.1-2- Precipitaes nos dias anteriores e nos dias de coletas ...................................54

Tabela 6.2-1- Mdias de THMs nos diferentes tratamentos utilizados .................................75

Tabela 6.3-1- Classificao do estado trfico do arroio Capivara, Porto Alegre RS, de

mai/04 jan/05. ...............................................................................................84Tabela 6.6-1- Transformaes realizadas nas sries de dados...............................................98

Tabela 6.6-2- Correlao ordinal de Spearman .....................................................................99

Tabela 6.6-3- Correlao momento linear de Pearson...........................................................99


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VIII

LISTA DE FIGURAS

Figura 2.3.1 -Distribuio acumulada de clorofila aem rios ..................................................6

Figura 2.3.2- Distribuio acumulada de nitrognio e fsforo total em rios...........................7

Figura 5.1.1- Mapa do Brasil e Rio Grande do Sul...............................................................40

Figura 5.1.2- Localizao do arroio Capivara em Porto Alegre............................................41

Figura 5.1.3 -Imagem da bacia do arroio Capivara, com seus dois pontos amostrais...........41

Figura 5.2.1- Espectrograma obtido da anlise de THMs .....................................................46

Figura 5.3.1- Esquema das simulaes..................................................................................47

Figura 6.1.1 - Aspectos dos dois pontos de amostragem: (a) montante ponto A; (b)jusante ponto A; (c) e (d) pontos intermedirios entre A e B; (e) montanteponto B; (f) jusante ponto B. ...........................................................................52

Figura 6.1.2- Distribuio temporal da vazo no arroio Capivara, Porto Alegre RS, demai/04 jan/05. ...............................................................................................55

Figura 6.1.3- Variao temporal da temperatura no arroio Capivara, Porto Alegre RS,de mai/04 jan/05............................................................................................56

Figura 6.1.4 - Distribuio temporal do pH no arroio Capivara, Porto Alegre RS, demai/04 jan/05. ...............................................................................................57

Figura 6.1.5 - Distribuio temporal do oxignio dissolvido no arroio Capivara, PortoAlegre RS, de mai/04 jan/05. .....................................................................58

Figura 6.1.6- Distribuio temporal da Turbidez no arroio Capivara, Porto Alegre RS,

de mai/04 jan/05............................................................................................59Figura 6.1.7- Distribuio temporal do potencial redox no arroio Capivara, Porto Alegre

RS, de mai/04 jan/05. ....................................................................................59

Figura 6.1.8- Distribuio temporal da condutividade eltrica no arroio Capivara, PortoAlegre RS, de mai/04 jan/05. .....................................................................60

Figura 6.1.9 - Distribuio temporal da salinidade no arroio Capivara, Porto Alegre RS, de mai/04 jan/05. ....................................................................................61

Figura 6.1.10 - Distribuio temporal da DQO no arroio Capivara, Porto Alegre RS, demai/04 jan/05. ................................................................................................62

Figura 6.1.11- Distribuio temporal do COD no arroio Capivara, Porto Alegre RS, demai/04 jan/05. ...............................................................................................62

Figura 6.1.12 - Distribuio temporal da varivel UV 254 nm no arroio Capivara, PortoAlegre RS, de mai/04 jan/05. .....................................................................64

Figura 6.1.13- Absorbncia especfica no arroio Capivara, Porto Alegre RS, de mai/04 jan/05.............................................................................................................64

Figura 6.1.14 - Variao temporal do nitrognio total no arroio Capivara, Porto Alegre RS, de mai/04 jan/05. ....................................................................................66

Figura 6.1.15- Variao temporal da amnia no arroio Capivara, Porto Alegre RS, demai/04 jan/05. ...............................................................................................66


9/125

IX

Figura 6.1.16 - Variao temporal do fsforo total no arroio Capivara, Porto Alegre RS, de mai/04 jan/05. ....................................................................................67

Figura 6.1.17- Variao temporal do fsforo reativo no arroio Capivara, Porto Alegre RS, de mai/04 jan/05. ....................................................................................68

Figura 6.1.18- Variao temporal dos slidos no arroio Capivara, Porto Alegre RS, de

mai/04 jan/05. ...............................................................................................69Figura 6.1.19- Variao temporal da clorofila a no arroio Capivara, Porto Alegre RS,

de mai/04 jan/05............................................................................................70

Figura 6.1.20- Diviso dos txons encontrados no arroio Capivara, Porto Alegre RS,de mai/04 jan/05............................................................................................71

Figura 6.1.21 - Densidade de fitoplncton no arroio Capivara, Porto Alegre RS, demai/04 jan/05. ...............................................................................................72

Figura 6.1.22 - Riqueza do fitoplncton no arroio Capivara, Porto Alegre RS, demai/04 jan/05. ...............................................................................................72

Figura 6.1.23 - Cloro combinado no arroio Capivara, Porto Alegre RS, de mai/04 jan/05. ..............................................................................................................73

Figura 6.1.24- Trihalometanos na gua bruta no arroio Capivara, Porto Alegre RS, demai/04 jan/05. ...............................................................................................74

Figura 6.2.1 - Trihalometanos totais no ponto montante no arroio Capivara, PortoAlegre RS, de mai/04 jan/05. .....................................................................75

Figura 6.2.2- Trihalometanos totais no ponto jusante no arroio Capivara, Porto Alegre RS, de mai/04 jan/05..................................................................................76

Figura 6.2.3 - Cloro residual na pr-clorao no arroio Capivara, Porto Alegre RS, de

mai/04 jan/05. ...............................................................................................77Figura 6.2.4- Cloro residual na pr-clorao seguida de ps-clorao no arroio Capivara,

Porto Alegre RS, de mai/04 jan/05. ...........................................................78

Figura 6.2.5- Cloro residual na ps-clorao no arroio Capivara, Porto Alegre RS, demai/04 jan/05. ...............................................................................................79

Figura 6.2.6- Consumo de cloro na pr-clorao ([pr+ ps]-[pr]) no arroio Capivara,Porto Alegre RS, de mai/04 jan/05. ...........................................................80

Figura 6.2.7 - Variao do UV no ponto montante no arroio Capivara, Porto Alegre RS, de mai/04 jan/05. ....................................................................................81

Figura 6.2.8- Variao do UV no ponto jusante no arroio Capivara, Porto Alegre RS,de mai/04 jan/05............................................................................................82

Figura 6.4.1 - Variao mensal dos THMs formados no arroio Capivara, Porto Alegre RS, de mai/04 jan/05. ....................................................................................89

Figura 6.4.2 - Residuais da Anova Histograma (a) e normalidade (b) dos dados deTHMs formados no arroio Capivara, Porto Alegre RS, entre mai/04 e

jan/05. ..............................................................................................................96


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X

LISTA DE SMBOLOS

ANOVA Anlise de Varincia

AWWA American Water Works Association

COD Carbono Orgnico Dissolvido

COT Carbono Orgnico Total

DBO Demanda Bioqumica de Oxignio

DMS Diferena mnima significativa

DQO Demanda Qumica de Oxignio

Eh Potencial de oxi-reduo (potencial redox)

ETA Estao de tratamento de gua

FAS Sulfato Ferroso AmoniacalIARC International Agency for Research on Cancer

MSE erro quadrtico mdio

NT Nitrognio total

OD oxignio dissolvido

pH potencial hidrogeninico

PT Fsforo total

pr + ps pr-clorao seguida de ps-cloraoR coeficiente de determinao

rpm rotaes por minuto

SAMAE Servio Autnomo Municipal de gua e Esgoto de Caxias do Sul

SDT slidos dissolvidos totais

SPD Subprodutos da desinfeco

SST slidos suspensos totais

ST slidos totais

SUVA Absorbncia especfica UV 254 nm

THMs Trihalometanos

TTHM Total de Trihalometanos (soma dos 4 principais)

USEPA United States Environment Protection Agency

UV Absoro a raios ultravioleta de comprimento de onda 254 nm


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XI

RESUMO

Neste trabalho foi realizado um estudo para a associao do potencial de formao de

trihalometanos (THMs) com o gradiente trfico de um rio urbano. Para isso amostras foram

coletadas em dois diferentes pontos (montante e jusante) do arroio Capivara, localizado em

Porto Alegre, RS. Foram analisadas variveis como temperatura, pH, condutividade, potencial

redox, oxignio dissolvido, salinidade, vazo, nitrognio total, amnia, fsforo total, fsforo

reativo, slidos, trihalometanos, cloro livre e combinado, turbidez, UV 254 nm, clorofila a,

fitoplncton, carbono orgnico dissolvido (COD) e demanda qumica de oxignio (DQO). Em

laboratrio essas amostras foram cloradas e submetidas a um teste de jarros para simular os

processos de tratamento de gua e desinfeco como pr-clorao, ps-clorao e pr + ps-

clorao. Aps mediu-se a concentrao de THMs dessas guas cloradas nos tempos de

reao determinados, que foram analisados por ANOVA. Por fim foram criados modelos de

regresso estatstica que tentam relacionar as diferentes variveis da gua bruta com seu

potencial de formao de THMs. Estes modelos foram validados pelo mtodo de validao

cruzada.

A classificao do estado trfico, feita com base nas curvas de distribuio da varivel

clorofila a, determinou o ponto montante como sendo mesotrfico e o ponto jusante como

oligotrfico. A classificao com base nos dados de nitrognio total e fsforo total apontou os

dois pontos como eutrficos, mas de acordo com os resultados de variveis como densidade

de fitoplncton se decidiu utilizar a classificao com base na clorofila a.

Foi feita uma anlise de varincia com os resultados de THMs formados para verificar

diferenas entre pontos, tratamentos utilizados e meses de coletas. No foi encontrada

diferena significativa entre pontos de amostragem e tratamentos utilizados. Por isso nesse

estudo no foi possvel relacionar o gradiente trfico do rio urbano com o potencial de

formao de THMs, nem avaliar qual tratamento produz mais THMs. Foi encontrada

diferena significativa (P


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XII

ABSTRACT

In this work a study for the association of the THM formation potential with the

trophic gradient of an urban stream was carried through. For this samples were collected in

two different points (upstream and downstream) of the Capivara stream, located in Porto

Alegre, RS. It had been analyzed variables as temperature, pH, conductivity, redox potential,dissolved oxygen, salinity, flow, total nitrogen, ammonia, total phosphorus, reactive

phosphorus, solids, trihalomethanes, free and combined chlorine, turbidity, UV 254 nm,

chlorophyll, phytoplankton, dissolved organic carbon and chemical oxygen demand. In

laboratory these samples had been chlorinated and submitted to a jar test to simulate the

processes of water treatment and disinfection as prechlorination, postchlornination and pre +

postchlorination. Then the concentration of THMs of these chlorinated waters in the

determined reaction times had been measured, and had been analyzed by ANOVA. Finally

regression models had been created that try to relate the different variables of the raw water

with its THM formation potential. These models had been validated by the cross-validation

method.

The classification of the trophic state, made on the basis of the distribution curves of

the variable chlorophyll, determined the upstream point as being mesotrophic and

downstream point as oligotrophic. The classification on the basis of the data of total nitrogen

and total phosphorus pointed both points as eutrophic, but in accordance with the results ofvariables as phytoplankton density it had been decided to use the classification on the basis of

chlorophyll.

An analysis of variance with the results of formed THMs was made to verify

differences between points, treatments and months of collections. It was not found significant

difference between sampling points and treatments. Therefore in this study it was not possible

to relate the trophic gradient of the urban stream with the THMs formation potential, nor to

evaluate which treatment produces more THMs. It was found significant difference (P


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1

1 INTRODUO

A desinfeco no tratamento de gua um processo de vital importncia para a

garantia da qualidade da gua potvel utilizada pela populao dos centros urbanos. Ela tem

como objetivo a inativao de microorganismos patognicos que estejam nessas guas,

controlando assim a disseminao de doenas de veiculao hdrica. Castro (1998) cita que

em pases em desenvolvimento estima-se que 80% das enfermidades e mais de 1/3 das

disfunes estejam associadas com a gua. Por isso a utilizao da desinfeco auxilia muito

o controle de doenas do pblico em geral nesses pases.

Os benefcios da desinfeco de guas j so bastante conhecidos, mas existe um

aspecto desse processo que causa preocupao para muitas pessoas, que a formao de

subprodutos. Esses compostos so gerados atravs do contato dos desinfetantes com a matria

orgnica presente na gua, e podem ser muito prejudiciais a sade humana.

Uma classe de subprodutos formados na desinfeco das guas so os trihalometanos

(THMs), que so compostos formados na reao do cloro usado como desinfetante com a

matria orgnica presente na gua. A agncia de proteo ambiental americana (USEPA)

relata que diversos estudos em animais de laboratrio mostraram que esses compostos so

carcinognicos e causaram problemas reprodutivos e de desenvolvimento. Em humanos, a

USEPA (2004) acredita que possa existir uma associao entre a exposio a esses compostose o aumento da incidncia de cnceres de bexiga, do reto e do clon, embora no possa

garantir essa relao. Por isso, esses compostos recebem uma preocupao especial quanto

regulao de suas concentraes que no causem efeitos adversos sade humana.

Conforme Reiff (1995), a opo mais econmica para a reduo dos subprodutos da

desinfeco a seleo cuidadosa das fontes de gua e sua proteo contra a contaminao.

Mas muitas vezes isso no possvel, devido falta de fontes no poludas nas proximidades

dos centros urbanos. Com os mananciais urbanos cada vez mais poludos por esgotosdomsticos e pluviais, o potencial de formao de subprodutos durante o processo de

desinfeco aumenta consideravelmente, aumentando tambm o risco de problemas de sade

aos consumidores de gua.

O processo de poluio de rios urbanos por esgotos domsticos e pluviais acaba

acelerando o processo de eutrofizao desses rios, podendo culminar em ambientes

eutrofizados com grande presena de algas. Se existir a necessidade do uso de um ambiente

eutrofizado para abastecimento pblico, ser preciso ter um cuidado com as algas durante oprocesso de tratamento. Muitas vezes utiliza-se uma maior dosagem de cloro na chegada da


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2

gua estao para prevenir o crescimento de algas nas bacias de sedimentao e nas

unidades filtrantes. Esse procedimento implica no contato do cloro com uma maior

quantidade de matria orgnica, que acaba por gerar um maior potencial de formao de

trihalometanos.


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3

2 REVISO BIBLIOGRFICA

2.1 RIOS URBANOS E POLUIO

No ultimo sculo os rios de todo o mundo foram profundamente alterados pela ao

humana. Essas mudanas aconteceram diretamente pela construo de reservatrios ecanalizao dos rios, e indiretamente pelo desenvolvimento do uso da terra nas bacias de

drenagem. Com isso, algumas espcies da flora e fauna desapareceram, espcies exticas

apareceram nesses ecossistemas, caractersticas funcionais dos rios foram modificadas e

houve uma perda no aspecto paisagstico desses ecossistemas (Petts, 1994).

A urbanizao foi um processo que acabou por alterar toda a estrutura dos

ecossistemas dos rios. O desenvolvimento de centros urbanos nas proximidades de rios fez

com que houvesse a necessidade de alteraes no ambiente fluvial para se adaptar snecessidades da populao. Construram-se reservatrios para abastecimento de gua,

urbanizaram-se as plancies de inundao, canalizaram-se trechos dos rios para evitar

inundaes, e por fim utilizaram os rios para o descarte das guas residurias formadas nas

cidades. Tudo isso criou um cenrio de insustentabilidade desses ecossistemas, fato

inadmissvel nos dias atuais.

A principal conseqncia que a urbanizao causa aos rios a poluio. A sociedade

aceita que os rios so ambientes adequados para se livrarem de suas guas residurias. Empequenas comunidades com baixas densidades os rios podem auxiliar nessa tarefa, j que

possuem capacidade de autodepurao. Mas medida que as comunidades aumentam, com

aumento de densidade e uso de recursos do ambiente, os rios no conseguem assimilar

crescentes cargas de poluentes, sendo necessrio o tratamento dos efluentes dos centros

urbanos. Quando isso no feito ocorre um prejuzo qualidade da gua do rio e todo o seu

ecossistema, prejudicando assim seus diferentes usos, como para abastecimento de gua,

pesca, recreao, uso agrcola ou industrial (Sweeting, 1994).A poluio acaba por causar grandes impactos ecolgicos nesses ecossistemas. A

alterao das caractersticas fsicas, qumicas ou biolgicas das guas naturais pode vir a

prejudicar seriamente a vida dos organismos desses ecossistemas. Alteraes na temperatura,

turbidez, oxignio dissolvido, pH, concentrao de amnia e matria orgnica pode acabar

causando mortandade de peixes e outros organismos invertebrados que ali vivem. Tambm a

poluio pode acelerar processos como o de acidificao das guas naturais e o de alterao

do estado trfico desses ambientes, que o processo de eutrofizao de guas naturais.


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4

Para Esteves (1998), a eutrofizao o aumento da concentrao de nutrientes nos

ecossistemas aquticos, que tem como conseqncia o aumento de suas produtividades. Esses

nutrientes so especialmente fsforo e nitrognio. Como decorrncia desse processo, o

ecossistema aqutico passa da condio de oligotrfico a mesotrfico para depois se tornar

eutrfico.

Sweeting (1994) cita que a eutrofizao e a oligotrofizao de rios ocorrem

naturalmente em um longo perodo de tempo, mas a atividade humana acelerou os processos

de eutrofizao de rios nos ltimos 50 anos. Processos como o alargamento e a dragagem de

rios com conseqente diminuio da velocidade, a eliminao de rvores das margens dos rios

e atividades de manuteno dos rios contriburam bastante no aumento da eutrofizao. Em

rios canalizados ou melhorados permitida uma maior entrada de luz na superfcie do rio,

contribuindo para o aumento da eutrofizao.

O mesmo autor cita que as principais fontes de nutrientes das plantas na gua so os

esgotos domsticos, efluentes industriais, dejetos de fazendas e escoamento de reas

agrcolas, principalmente de nitratos e fosfatos. Com nutrientes em grande quantidade e com o

aumento da luminosidade acontece um maior crescimento de plantas como macrfitas e algas.

Assim existe predominncia apenas de algumas espcies, com grande quantidade de

biomassa, influenciando diretamente a diversidade de macroinvertebrados. Assim o rio fica

em um estado de desequilbrio em relao a suas caractersticas normais.

De acordo com Sweeting (1994) as comunidades de algas presentes em rios com

grandes concentraes de nutrientes se estendem por toda a coluna dgua e s so limitadas

por sua prpria competio pela luz. Somente algumas macrfitas conseguem se desenvolver

em ambientes assim, fazendo com que a pobreza do ecossistema do rio aumente. Tambm o

nmero excessivo de algas na gua pode impossibilitar a mesma de se usada para consumo

humano.

2.2 ESTADO TRFICO DE UM RIO

O estado trfico de um rio se refere a sua carga de nutrientes e a sua fertilidade. Ele

pode ser classificado principalmente em trs estados, que so o estado eutrfico, mesotrfico

e oligotrfico. Geralmente o estado eutrfico apresenta grande quantidade de nutrientes e alta

produo primria. O estado oligotrfico apresenta caractersticas como baixa concentrao

de nutrientes, baixa biomassa do fitoplncton por unidade de volume e sedimento, e na

maioria dos casos pouca matria orgnica (Esteves, 1998). O estado mesotrfico apresentacaractersticas intermedirias entre os estados eutrfico e oligotrfico. Um rio pode atingir o


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estado eutrfico atravs de um processo natural de sucesso biolgica ou atravs de processos

culturais, envolvendo o homem.

A grande preocupao que a mudana acelerada do estado trfico traz o fato de que

j se sabem que os processos de eutrofizao de rios, lagos e reservatrios esto ligados com

uma maior formao de subprodutos da desinfeco, principalmente os trihalometanos.

Outras conseqncias geradas pela eutrofizao podem ser uma depleo no oxignio do

hipolmio de lagos e aumento do pH, com uma conseqente mudana para o domnio de

cianobactrias (Palmstrom et al., 1992).

A principal conseqncia da mudana do estado trfico o aumento da biomassa

algal, com predominncia de cianobactrias, o que acaba aumentando consideravelmente as

concentraes de compostos precursores de THMs. Alm disso, se essa gua for utilizada para

consumo humano ela ir requerer uma maior dosagem de cloro, o que aumentar a formao

de trihalometanos (Palmstrom et al., 1992).

O aumento da biomassa tambm leva uma reduo no oxignio do hipolmio de lagos

ou reservatrios, causando condies anaerbias. Essas condies anaerbias favorecem a

liberao de metais e nutrientes que estavam sedimentados, o que pode estimular o

crescimento de algas e causar problemas com o ferro e o mangans nas guas. Como esses

metais so removidos com o aumento das doses de cloro e do pH, o potencial de formao de

THMs tambm aumenta. Alm disso, a matria orgnica que estava co-precipitada com esses

metais pode ser liberada, novamente aumentando o potencial de formao de trihalometanos

(Palmstrom et al., 1992).

Outros efeitos indesejados da eutrofizao de guas naturais so citados por Chapra

(1997). Entre eles, o grande crescimento de plantas flutuantes pode vir a entupir filtros de

estaes de tratamento e prejudicar a navegao e a recreao nos corpos aquticos. O

crescimento exagerado de algas pode fazer com que a biota nativa seja deslocada de seu

ambiente, bem como provocar problemas de gosto e odor nas guas.

2.3 CLASSIFICAO DO ESTADO TRFICO DE UM RIO

A classificao de ecossistemas em diferentes estados trficos algo comum nas

cincias aquticas. Em lagos comum a classificao desses ambientes usando como bases

nutrientes e biomassa algal, onde os limites entre os diferentes estados trficos so conhecidos

(Carlson, 1977; Chapra, 1997). Como em rios o aumento da quantidade de nutrientes leva a

um aumento da quantidade de biomassa algal (Van Nieuwenhuyse and Jones, 1996), Dodds et


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al. (1998) sugeriram um critrio para estabelecimento do estado trfico em ambientes lticos

usando variveis como nutrientes e biomassa de algas, similar ao critrio de lagos.

A caracterizao do estado trfico de rios proposta por Dodds et al. (1998) feita

atravs do uso das distribuies de freqncia de nutrientes e clorofila a para definir trs

categorias trficas (figuras 2.3.1 e 2.3.2). Baseado na distribuio de valores atravs de um

grande nmero de dados de vrios rios definiu-se que o menor tero representa o estado

oligotrfico, o tero mdio representa o estado mesotrfico e o tero superior representa o

estado eutrfico. O autor cita que se um rio possui uma concentrao de nitrognio total de

1000 g.L-1ele pode ser considerado mesotrfico porque 50% dos rios da base de dados da

distribuio possuem menos nitrognio total.

Figura 2.3.1 -Distribuio acumulada de clorofila aem riosFonte: Dodds et al. (1998)

Tabela 2.3-1- Limites sugeridos para classificao trfica de rios a partir das distribuies defreqncias cumulativas das figuras 2.3.1 e 2.3.2.Varivel Limite oligotrfico-mesotrfico Limite mesotrfico-eutrfico N

Clorofila a(g.L-1) 10 30 292NT (g.L-1) 700 1500 1070

PT (g.L-1) 25 75 1366Fonte: Dodds et al. (1998)


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Figura 2.3.2- Distribuio acumulada de nitrognio e fsforo totalem riosFonte: Dodds et al. (1998)

importante ressaltar que a base de dados utilizada para essa caracterizao

contempla principalmente rios de climas temperados. Por isso os limites divisores podem ser

alterados assim que o nmero de dados aumentar, contemplando rios tropicais, macrfitas e as

relaes funcionais entre nutrientes e biomassa algal em ambientes lticos for mais bemcompreendida (Dodds et al, 1998). Apesar de essa classificao servir apenas como uma

referncia ela leva em conta dados de rios que sofreram aes antropognicas, fato ocorrido

em quase todos os rios hoje em dia. Por isso a classificao utilizando a distribuio de

freqncias pode ser utilizada para determinao do estado trfico de um rio em relao a

outros.

2.4 DESINFECO

Segundo Daniel et al. (2001) a desinfeco constitui-se na etapa do tratamento cuja

funo consiste na inativao de organismos patognicos, realizada por intermdio de agentes


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fsicos e/ou qumicos. Ainda que nas demais etapas da potabilizao haja reduo no nmero

de microorganismos agregados s partculas coloidais, tal intento no consiste no objetivo

principal dos demais processos e operaes unitrias usuais no tratamento de guas de

abastecimento.

A desinfeco pode ser realizada atravs de um agente fsico, como a radiao

ultravioleta, e por agentes qumicos, como o cloro, oznio, dixido de cloro, permanganato de

potssio, on ferrato (FeO42-), o cido peractico (CH3COOOH), e outros mais. Dentre esses

desinfetantes, o mais comumente utilizado no Brasil o cloro lquido ou gasoso, sendo

empregado como desinfetante primrio na vasta maioria das estaes que tratam gua

superficial ou subterrnea, tanto como pr-desinfetante como ps-desinfetante (Daniel et al.,

2001).

2.4.1 Clorao

De acordo com Castro (1998), o cloro tem sido o desinfetante primrio empregado

pela maioria das companhias de gua. A forte capacidade oxidante do cloro produz excelentes

resultados em termos de morte ou inativao de microorganismos patognicos, alm de

vantagens adicionais como a remoo de ferro, mangans e cor. Para Connell (2002) o cloro

o desinfetante mais utilizado no tratamento de gua devido a sua disponibilidade, eficincia,

efetividade, economia de operao, convenincia e a manuteno de um residual de cloro.

Outros benefcios tambm podem ser conseguidos, como a reduo de desenvolvimento de

algas nas bacias de sedimentao e no controle do crescimento biolgico nos meios filtrantes

quando utilizada a prtica da pr-clorao em plantas de tratamento.

Os principais compostos de cloro utilizados em plantas de tratamento so o cloro

gasoso, o hipoclorito de sdio e o hipoclorito de clcio. O cloro gasoso utilizado em grandes

estaes de tratamento, enquanto que as outras duas formas so consideradas por Daniel et al.

(2001) agentes desinfetantes qumicos alternativos, sendo empregados principalmente empequenas comunidades, piscinas, poos, navios, barcos, hotis e em campings.

Conforme Castro (1998) a clorao pode ser realizada por trs mtodos diferentes:

clorao simples, clorao ao break-point e cloroaminao.

A clorao simples o processo mais elementar e de uso mais generalizado de

desinfeco pelo cloro. Nesse processo no existe a preocupao de satisfazer a demanda de

cloro na gua, bastando a aplicao de uma dosagem tal que, ao fim de um determinado

tempo de contato, o cloro residual livre se mantenha em uma faixa considerada suficiente paraguas no muito poludas (Castro, 1998).


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A clorao ao break-point indicada para guas mais poludas. Nessa situao se

aplica uma dosagem de cloro que satisfaa a demanda (amnia e compostos nitrogenados

orgnicos) e produza um residual de cloro livre. Nesse procedimento a amnia oxidada

progressivamente at um ponto em que o cloro combinado ou cloroaminas reagem com o

cloro para produzir o gs nitrognio. Nesse ponto, a amnia no est mais presente na formade NH3 ou NH4

+, e somente uma parte mnima est presente na forma de cloro combinado.

Assim dosagens a partir desse ponto produziro cloro residual livre, que possui efeito

desinfetante maior do que o cloro residual combinado (Connell, 2002).

A aplicao de amnia juntamente com o cloro faz parte do processo de

cloroaminao, que tem a finalidade de produzir cloroaminas. Esses compostos produzem

residuais de cloro combinado mais estveis do que os de cloro livre. Isso pode trazer

vantagens, como a manuteno de um residual na rede de distribuio mais estvel e tambmimpedir o crescimento de ferro-bactrias e limo no interior das canalizaes.

2.4.2 Residuais Formados

O cloro utilizado como desinfetante e oxidante. Quando se aplica o cloro na gua,

ocorrem reaes qumicas entre o cloro e impurezas presentes na gua, formando compostos

inertes ou quimicamente ativos. O nome de demanda de cloro utilizado para os compostos

formados sem ao desinfetante, onde a quantidade de cloro adicionada menos a quantidade

sob a forma residual a demanda de cloro. D-se a denominao de cloro residual para o

cloro ativo capaz de exercer funes oxidantes e desinfetantes e que resta na gua aps certo

tempo de aplicao. O cloro residual pode ser do tipo livre ou combinado (Castro, 1998).

O cloro residual livre a soma do cido hipocloroso (HOCl) com o on hipoclorito

(OCl-) presentes na gua. O cido hipocloroso formado na adio do cloro (gasoso ou

hipoclorito de sdio, por exemplo) na gua, que hidrolisado rapidamente de acordo com as

equaes 1 e 2 (Daniel et al., 2001).Cl2(g)+ H2O = HOCl + H

++ Cl- (1)

NaOCl + H2O = HOCl + Na++ OH- (2)

O cido hipocloroso se dissocia fracamente em hidrognio e ons hipoclorito conforme

a equao 3 (Daniel et al., 2001).

HOCl H++ OCl- (3)

Daniel et al. (2001) informam que a reao dependente do pH, onde abaixo de pH6,4 no ocorre a dissociao do HOCl, acima de 8,5 todo o cido se dissocia ao on


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hipocloroso e entre esses valores de pH ocorre uma dissociao incompleta das duas espcies.

Como o HOCl mais efetivo como desinfetante do que o on hipoclorito, preferem-se baixos

valores de pH para a desinfeco com esse agente.

O cloro residual combinado resultado da reao do cloro com a amnia. Castro

(1998) informa que a reao do cloro com a amnia rpida e preferencial sobre a formao

de organo-clorados, de acordo com as equaes 4, 5 e 6:

NH3+ HOClNH2Cl + H2O (monocloroamina) (4)

NH2Cl + HOClNHCl2+ H2O (dicloroamina) (5)

NHCl2+ HOClNCl3+ H2O (tricloroamina) (6)

A formao das cloroaminas pode ocorrer simultaneamente, com competio entre os

diferentes compostos. Fatores que influenciam essas reaes so o pH, temperatura, tempo decontato e a concentrao de reagentes (NH3, NH4

+, HOCl). Em geral, baixos valores de pH e

altas razes cloro:amnia favorecem a formao de dicloroaminas, que existem quase que

exclusivamente na faixa de pH entre 4,5 e 5,5. Monocloroaminas existem quase que

exclusivamente em valores de pH acima de 8,5. Entre 5,5 e 8,5 as monocloroaminas e

dicloroaminas existem simultaneamente. Em valores de pH abaixo de 4,4, as tricloroaminas

so produzidas (Jafvert & Valentine, 1992 apudConnell, 2002).

As cloroaminas so utilizadas onde uma reatividade menor confere vantagens, comouma formao reduzida de trihalometanos e uma manuteno do residual na rede de

distribuio de gua potvel. Mas sua eficincia de desinfeco menor do que a do cloro

livre (Daniel et al., 2001).

2.4.3 Pontos de aplicao do cloro

O cloro pode ser aplicado em diferentes pontos de uma estao de tratamento de gua.

Cada ponto traz certas vantagens, mas pode acarretar em prejuzos como a formao dos

trihalometanos.

A pr-clorao consiste na adio de cloro gua bruta na chegada estao. O seu

objetivo melhorar a qualidade da gua a ser tratada e diminuir a probabilidade de formao

de algas nos decantadores e unidades filtrantes. Com essa prtica se consegue uma melhor

coagulao, reduo de gosto e odor, reduo de cor, remoo de ferro e de algas. Mas o risco

de formao de trihalometanos aumenta, devido ao contato do cloro com maiores quantidades

de matria orgnica precursora desses compostos (AWWA, 1990).


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A ps-clorao o processo mais utilizado, onde o cloro aplicado aps o processo de

clarificao da gua. o processo que deve garantir o residual mnimo exigido pelo

ministrio da sade e deve sempre ser utilizado. Tambm onde os riscos de formao de

trihalometanos so diminudos (AWWA, 1990).

A inter-clorao utilizada para que as vantagens da pr-clorao fossem utilizadas, e

suas desvantagens minimizadas. Consiste em se fazer a clorao antes da filtrao.

2.5 SUBPRODUTOS DA DESINFECO

Segundo Castro (1998) a desinfeco, em todas as suas formas, produz subprodutos de

desinfeco (SPD) como resultado de reaes entre um agente qumico desinfetante e

compostos precursores presentes na gua. Os precursores aparecem na gua bruta devido

decomposio de matria orgnica vegetal presente nos leitos de rios e lagos. Por isso,mananciais mais protegidos e que possuem maior quantidade de vegetao so mais

abundantes em materiais precursores, sendo a matria orgnica naturalmente presente a fonte

predominante desses compostos precursores.

A mesma autora cita que os subprodutos da desinfeco raramente existem na gua

bruta, sendo formados no tratamento aps o processo de desinfeco (clorao). Os principais

precursores dos SPD so os cidos hmicos e flvicos, mas cidos hidroflicos e amino

compostos tambm formam esses subprodutos. A descarga de resduos materiais no ambiente,que podem incluir uma grande variedade de organo-sintticos, uma outra fonte de

precursores.

Castro (1998) agrupa os subprodutos da desinfeco de acordo com o seu processo de

formao em trs grupos: os SPD do cloro livre, os SPD da cloroaminao o os SPD da

ozonizao. Como o desinfetante qumico mais comumente utilizado na desinfeco para a

produo de gua potvel o cloro (Daniel et al., 2001), os subprodutos predominantes no

processo de clorao so os trihalometanos, mas tambm podem ser formados cidos acticoshalogenados, fenis clorados, cloroacetonas e formaldedos (Castro, 1998). Reiff (1995) cita

outros subprodutos formados, como cloratos, 2-clorofenol, 2,4-diclorofenol, 3-cloro-4-

diclorometil-5-hidroxi-2-(5H)-furanona, que referenciado como MX, cloroacetona, cido

monocloroactico e bromocloroacetonitrila.

De acordo com Bull (1991, apud Reiff, 1995), os subprodutos da desinfeco por

clorao podem ser classificados em ordem descendente de importncia em relao a como

eles podem limitar o uso do cloro: cidos acticos clorados, trihalometanos ehaloacetonitrilas.


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Os trihalometanos sero os subprodutos da desinfeco analisados porque so os

compostos mais formados na clorao (McGuire, 1989, Nieminsky et al., 1993 apudArora et

al., 1997 e Krasner et al., 1989), a sua qumica de formao relativamente bem entendida

(Black et al., 1996), seus padres so geralmente aplicveis para outras classes de

subprodutos (Cowman et al., 1996 apudBlack et al., 1996) e existem mais dados sobre aocorrncia e os efeitos na sade humana do que os outros subprodutos halogenados da

desinfeco (Black et al., 1996).

2.6 OS TRIHALOMETANOS (THMs)

Nas guas naturais os compostos orgnicos podem derivar de trs fontes principais: a

decomposio de materiais naturais orgnicos, de atividades domsticas e humanas e de

reaes que ocorrem durante o tratamento de gua. A primeira fonte que predomina, sendo

composta principalmente de cidos hmicos, microorganismos e seus metablitos e

hidrocarbonetos alifticos e aromticos de alto peso molecular. Embora muitos desses

compostos sejam benignos, alguns despertam preocupaes devido ao fato de transmitirem

odores, terem efeitos nocivos sade humana ou serem precursores de substncias como os

trihalometanos. (AWWA, 1990).

Os trihalometanos so compostos formados principalmente nos processos de

desinfeco das guas para abastecimento, durante a reao de um agente oxidante (ex: cloro)

com materiais precursores encontrados na gua bruta (ex: cidos hmicos). Os trihalometanos

mais comuns so o clorofrmio, o dibromoclorometano, o bromodiclorometano e o

bromofrmio (AWWA, 1990).

O clorofrmio um composto voltil e levemente solvel formado a partir da reao

do cloro com vrios compostos orgnicos durante o tratamento de gua. utilizado tambm

como refrigerante e como solvente para adesivos, pesticidas, leos, borrachas e resinas

(AWWA, 1990). Conforme Castro (1998) o clorofrmio tem uma estrutura orgnica simples,consistindo de uma molcula de metano substituda por trs tomos de cloro: CHCl3. Esse

composto o subproduto da desinfeco mais encontrado na gua potvel, conforme os

estudos de Krasner et al. (1989) e El-Shafy & Grnwald (2000).

O bromodiclorometano, assim como o dibromoclorometano, considerado insolvel

na gua (AWWA, 1990). formado por uma molcula de metano, dois tomos de cloro e um

de bromo: CHCl2Br.

Conforme a AWWA (1990), o dibromoclorometano geralmente produzido menosfreqentemente e em menores concentraes do que o clorofrmio durante a clorao da


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gua. Esse composto tambm usado como um intermedirio para a produo de agentes

extintores de fogo, aerossis refrigerantes e pesticidas. composto de uma molcula de

metano, um tomo de cloro e dois de bromo: CHClBr2.

O bromofrmio o trihalometano formado em menor quantidade na desinfeco de

guas. Comercialmente, o bromofrmio utilizado em produtos farmacuticos, como solvente

para graxas, ceras e leos. No biodegradvel na gua, e solvel na relao de uma parte

por 800 partes de gua (AWWA, 1990). Sua estrutura consiste de uma molcula de metano

substituda por trs tomos de bromo: CHBr3.

A soma das concentraes encontradas desses quatro compostos nos d a concentrao

do total de trihalometanos (TTHM), parmetro utilizado como referncia pelo ministrio da

sade para avaliar a potabilidade da gua consumida pela populao. A portaria do Ministrio

da Sade n. 518 (2004) admite uma concentrao mxima de TTHM de 0,10 mg.L-1na gua

distribuda aos consumidores.

Novotny (2003) inclui os quatro compostos citados acima no grupo dos

hidrocarbonetos alifticos, substncias de carbono e hidrognio de cadeia aberta que podem

ser halogenadas por ons de bromo, iodo ou flor. A halogenao pode ocorrer naturalmente

ou pela adio de halognios, como nos processos de desinfeco.

O mesmo autor considera que esses compostos esto na categoria de poluentes

prioritrios volteis. Esses poluentes prioritrios possuem pouca ou nenhuma afinidade para a

soro, e a volatilizao o mecanismo primrio para a sua perda. So tambm pouco

miscveis com a gua, mas so miscveis na maioria dos compostos orgnicos (Pereira, 1989).

2.7 RISCOS DOS TRIHALOMETANOS SADE HUMANA

Muitos compostos apresentam efeitos toxicolgicos ao ambiente e aos seres vivos em

geral. Esses efeitos podem ser os mais diversos, como diferentes nveis de toxicidade (aguda,

crnica) e efeitos de alteraes genticas. A definio desses efeitos, principalmente os de

alteraes genticas importante para a avaliao dos riscos que esses compostos trazem

sade humana, sendo feita a seguir com base nas citaes de Borges (2003) e Oliveira (2002):

Efeitos carcinognicos:a carcinognese um processo anormal e no controlado de

diferenciao e proliferao celular devido a substncias xenobiticas, inicialmente

localizado, mas que pode ser disseminado pelo organismo. O cncer pode ser causado por

substncias que conseguem formar ligaes covalentes com o DNA, alterando-o at que a

replicao da clula se torna incontrolada. Tambm pode ser causado por agentes alquilantes


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ou arilantes que se ligam com o DNA atravs das bases nitrogenadas na estrutura deste. A

carcinognese o efeito mais comum relacionado aos agentes qumicos txicos.

Efeitos mutagnicos:a mutao toda a alterao do material gentico de uma clula

que no resulta da segregao ou recombinao, causada por agentes qumicos ou radiao

ionizante. Pode ou no ser um processo letal para a clula, podendo ento ser propagado no

organismo em crescimento ou ser transmitido aos herdeiros com danos caractersticos.

Efeitos teratognicos: so efeitos txicos sobre a fertilidade e desempenho

reprodutivo dos seres. Envolve desde danos ao embrio e clulas fetais at mutao nas

clulas reprodutoras, vulo e espermatozide. A inibio de enzimas por xenobiticos,

privao dos elementos essenciais e alterao da membrana placentria so os mecanismos

bioqumicos da teratognese.

Efeitos genotxicos: so efeitos que produzem algum tipo de alterao no material

gentico ou em seus componentes associados, devido a agentes em nveis subtxicos de

exposio. Alguns agentes genotxicos interagem tanto direta como indiretamente com o

DNA, provocando mutaes e outros interferem em alguns processos enzimticos da

reparao, formao ou polimerizao do material protico dentro da estrutura cromossmica.

Esses agentes podem produzir alguma modificao das caractersticas particulares de um

determinado genoma. Mesmo que um agente apresente caractersticas genotxicas no existe

certeza de que ele represente um risco sade humana, mas sim um risco potencial. Isso se

deve ao fato de um agente genotxico ser definido como aquele agente que produz uma

resposta positiva em qualquer bioensaio que se empregue e que mea qualquer ponto gentico

terminal.

A preocupao que os trihalometanos trazem sade humana a respeito da sua

presena na gua potvel. Como os trihalometanos so compostos que apresentam potencial

carcinognico aos humanos, o consumo de gua com grandes concentraes desses

compostos durante um longo intervalo de tempo pode favorecer o surgimento de diversos

tipos de cnceres. Vicenti et al. (2004) realizaram um estudo, tentando relacionar o aumento

de mortes por cncer com o consumo de gua com altos teores de trihalometanos em uma

cidade do norte da Itlia durante trs dcadas. A concluso que eles chegaram que existiu

um aumento na incidncia de cnceres na populao submetida gua com maiores teores de

trihalometanos. Apesar de alguns aumentos da incidncia de cnceres estarem ligados a

fatores como estilo de vida, condies scio econmicas e o fumo, maiores taxas de morte por

cnceres de prstata, ovrio e mama puderam ser relacionados com a longa exposio aos

trihalometanos.


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Um aspecto importante de se ressaltar que existem outras formas de exposio das

pessoas aos trihalometanos, alm da ingesto de gua potvel. A exposio aos

trihalometanos tambm pode acontecer atravs da inalao e absoro na pele. Por exemplo,

nos estudos de Benoit et al. (1997, apudRichardson, 2003) foi verificado que a exposio aos

trihalometanos atravs da inalao e absoro dermal em banhos pode ser duas vezes maiordo que a ingesto de gua. Esses fatores tambm devem ser levados em clculos de risco de

desenvolvimento de cncer devido aos trihalometanos presentes na gua potvel.

A tabela 2.7-1 apresentada por Krasner et al. (1994) possibilita avaliar os efeitos

sade humana de cada um dos trihalometanos. Na sua anlise possvel concluir que o

bromodiclorometano o THM que mais traz riscos sade humana.

Em relao toxicidade, de Luca et al. (2003) verificaram que no existe uma relao

entre a gerao de trihalometanos e a mortalidade de alevinos de Tilpia do Nilo.

Tabela 2.7-1- Efeitos sade dos THMs individuaisNvel terico de excesso para risco de cncer - g/L

THMNvel mximo do

contaminante (g/L) 10-4 10-5 10-6CHCl3 0 600 60 6

CHCl2Br 0 60 6 0,6CHClBr2 60 ND* ND NDCHBr3 0 400 40 4

*ND no disponvelFonte: USEPA (1992) apudKrasner et al. (1994)

2.7.1 Clorofrmio

Komulainen (2004) e Fawell (2000) citam que o clorofrmio apresenta

carcinogenicidade com o aumento de tumores nos rins e no fgado de ratos. Existe tambm a

evidncia de que o clorofrmio no genotxico, isto , no induz mutaes genticas ou

outro tipo de dano direto ao DNA (IPCS, 1994 apudFawell, 2000). Por isso, acredita-se cada

vez mais que o clorofrmio promove a formao de tumores atravs da morte de clulas e

proliferao reparativa das mesmas (Fawell, 2000).

Para a agncia internacional de estudos de cncer (IARC) existem evidncias

suficientes para a carcinogenicidade do clorofrmio em animais, o que levou a classificar o

clorofrmio como um possvel carcinognico para humanos (Komulainen, 2004). A AWWA

(1990) relata que em humanos doses entre 30 e 100 mL de clorofrmio resultam em srios

problemas sade, e a ingesto de 200 mL fatal. Exposies a longo tempo em porcos

levaram a prejuzos das clulas sanguneas e a problemas no fgado. O risco carcinognicopara os humanos expostos ao clorofrmio foi de 8,9 x 10-8,41. Segundo Jorgenson (1985) apud


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AWWA (1990) esse valor representa um intervalo de confiana de 95%, assumindo-se o

consumo de 1 litro de gua por dia contendo 1 g.L-1de clorofrmio.

2.7.2 Bromodiclorometano

Poucos efeitos so causados pelo bromodiclorometano sade humana. Sabe-se queem ratos e camundongos a exposio a esse composto pode ocasionar distrbios no intestino e

nos rins. Ratos machos que foram expostos gua potvel desenvolveram cnceres de fgado

(Komulainen, 2004).

A agncia internacional de estudos do cncer (IARC) divulgou no relatrio de 1999

que a carcinogenicidade do bromodiclorometano em animais considerada suficiente, e que

esse composto pode ser classificado como possvel carcinognico para humanos

(Komulainen, 2004). O bromodiclorometano apresentou alguma atividade genotxica, comoaberraes em cromossomos de clulas de mamferos in vitro. Os cnceres de rins e fgado a

partir desse composto resultam de danos aos tecidos e proliferao reparativa das clulas.

Fawell (2000) cita que a Organizao Mundial da Sade (1993) props um valor mximo de

60 g.L-1de bromodiclorometano nas guas de abastecimento.

2.7.3 Dibromoclorometano

O dibromoclorometano aumentou a incidncia de tumores no fgado de camundongos

(Fawell, 2000). O risco carcinognico para os humanos expostos ao dibromoclorometano foi

calculado, e resulta em um valor de 8,3 x 10-7. Segundo a AWWA (1990) esse valor

representa um intervalo de confiana de 95%, assumindo-se o consumo de 1 litro de gua por

dia contendo 1 g.L-1de dibromoclorometano.

Segundo a IARC (1999, apud Komulainen, 2004) o dibromoclorometano apresentou

mutagenicidade em bactrias e genotoxicidade em clulas de mamferos in vitro. Por isso o

dibromoclorometano foi classificado como potencial composto genotxico. Em relao a suacarcinogenicidade, seu efeito em animais foi considerado limitado, fazendo a IARC classificar

esse composto como no carcinognico para humanos (Komulainen, 2004).

2.7.4 Bromofrmio

Estudos em ratos e porcos revelaram que a exposio ao bromofrmio trouxe

problemas ao funcionamento dos rins e do fgado. No foi feita ainda uma estimativa dos

riscos carcinognicos desse composto, mas testes em ratos apresentaram um aumento do

nmero de tumores pulmonares devido exposio ao bromofrmio (Fawell, 2000).


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Estudos da IARC (1999, apudKomulainen, 2004) verificaram alguma evidncia de

genotoxicidade em clulas de mamferos in vitro e in vivo. A mesma entidade considerou a

evidncia da carcinogenicidade do bromofrmio em animais limitada, fazendo com que esse

composto fosse classificado como no carcinognico para humanos.

2.8 FATORES IMPORTANTES NA FORMAO DE TRIHALOMETANOS

A taxa de formao dos trihalometanos influenciada por uma srie de fatores, como

o pH, temperatura, tempo de contato, quantidade de matria orgnica precursora,

concentrao de cloro livre e presena de ons brometo e iodeto. Pode-se ter diferentes

comportamentos quando os parmetros acima sofrem algum tipo de variao.

2.8.1 Efeito do pH

Com o aumento do pH, a taxa de formao dos THMs tambm aumenta. Isso acontece

porque com o aumento do pH mudanas acontecem nos grupos ativos da superfcie da

molcula ou na forma da estrutura da molcula, tornando o precursor mais reativo. No estudo

de Urano et al. (1983) chegou-se a um resultado de que a formao de THMs proporcional

ao logaritmo da concentrao do on hidroxila.

Borges (2003), Kim et al. (2002), El-Dib & Ali. (1995) e Garcia-Villanova et al.

(1997a) em seus estudos tambm concluram que a formao de trihalometanos aumenta com

o aumento do valor do pH.

2.8.2 Efeito da temperatura

O aumento da temperatura aumenta a taxa de formao e concentrao dos THMs. Por

isso existem diferenas sazonais na formao de THMs. Nas estaes quentes do ano, como

no vero, a produo de trihalometanos aumenta comparada com as taxas de formao no

inverno. Isso foi comprovado nos estudos de Krasner et al.(1989) e Chen & Weisel. (1998).

Koukouraki & Diamadopoulos. (2003) observaram que um aumento na temperatura de

20C para 25C resultava em um aumento de 20 a 40% na formao de trihalometanos, e que

uma diminuio de 20C para 15C resultava em um decrscimo de 5 a 20% na formao dos

trihalometanos. Garcia-Villanova et al. (1997a) encontraram uma correlao linear entre a

temperatura e a formao de trihalometanos.

Borges (2003) verificou a influncia da temperatura na formao de trihalometanos em

amostras com concentraes conhecidas de cidos hmicos e algas, e em ambas as amostras o

aumento da temperatura aumentou a formao de trihalometanos. De Luca et al. (2003)

observaram em efluentes um aumento na formao de THMs com o aumento da temperatura.


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2.8.3 Efeito do tempo de contato

A formao dos trihalometanos no instantnea, demorando certo tempo para

acontecer. Sabe-se que quanto maior o tempo de contato mais favorecida a formao dos

THMs. Enquanto persistir um residual de cloro, esses compostos continuaro a ser formados

(Castro, 1998).

Urano et al. (1983) em seu estudo chegaram concluso que a formao de

trihalometanos aumenta rapidamente nas primeiras horas, para depois crescer vagarosamente

nas demais horas. Nos estudos de Kim et al. (2002) e El-Dib & Ali. (1995) a concentrao de

THMs aumentou com o tempo em diferentes valores de pH. Em testes em efluentes clorados

De Luca (2003) tambm observou um aumento na concentrao total de THMs com o

aumento do tempo reacional.

Borges (2003) em amostras com a presena de cidos hmicos e algas concluiu que o

tempo de contato exerce influncia significativa na formao dos THMs.

2.8.4 Efeito do precursor orgnico

A matria orgnica natural o principal precursor, e a formao dos trihalometanos

diretamente proporcional concentrao de matria orgnica presente. Essa matria orgnica

pode ser dividida em dois grupos principais quanto formao de THMs: a matria orgnica

hmica (hidrofbica) e no-hmica (hidroflica). Existem diferentes meios de se caracterizar a

matria orgnica da amostra, atravs de testes como COT, UV e SUVA, por exemplo.

A principal frao precursora dos THMs so os cidos hmicos, que so os compostos

que propiciam os stios de reao para o cloro formar os trihalometanos. Borges (2003)

observou que a presena de cidos hmicos na amostra possui maior influncia na formao

desses compostos do que a dosagem de cloro, e um aumento em sua concentrao provoca um

aumento extraordinrio na formao de trihalometanos. Os cidos hmicos reagem mais

ativamente com o cloro, produzindo mais clorofrmio por unidade de carbono orgnico total

(COT) e por unidade de cloro consumida em comparao com os cidos flvicos (Pereira,

1989). Chang et al. (2001b) comprovaram que as substncias hidrofbicas formam mais

THMs se comparadas s hidroflicas.

Para alguns autores, como Imai et al. (2003), a matria orgnica hidroflica possui um

potencial de formao de THMs comparvel matria orgnica hidrofbica.

Urano et al. (1983) concluram que a concentrao de THMs aumentou linearmente

com a concentrao de carbono orgnico total da amostra, que serviu para medir o teor de


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matria orgnica presente na gua. Abdullah et al (2003) chegaram concluso que existe

uma correlao entre a formao de THMs e o carbono orgnico total da amostra.

Outra maneira de se medir o tipo de precursor na matria orgnica de uma amostra

atravs da absorbncia aos raios ultravioleta na faixa de 254 nm (UV). Conforme Krasner et

al. (1996) altos valores de absorbncia UV indicam uma quantidade maior de cidos hmicos

na amostra, que so os principais precursores dos trihalometanos. De Luca et al. (2003)

concluram que a formao de trihalometanos aumenta com o aumento do teor de carbono

orgnico total e com a presena de ligaes duplas da matria orgnica dissolvida (UV).

Gallard & von Gunten (2001) encontraram uma relao positiva entre a formao de THMs e

o valor de UV.

A absorbncia especfica (SUVA) tambm pode servir como base para a

caracterizao da matria orgnica. Quanto maior o seu valor maior o teor de matria orgnica

hmica na amostra, o que leva a um maior potencial de formao de THMs (Krasner et al.,

1996; Chang et al, 2001b).

Em estudos de guas naturais de lagos e rios do interior de So Paulo Borges (2003)

encontrou uma correlao entre os valores de COT e UV. Mas quanto formao de THMs

foi encontrada correlao somente com a absorbncia UV, e no com o teor de COT dessas

guas.

Autores como Carlson e Hardy (1998) e Gallard & von Gunten (2002) se referem que

os precursores orgnicos dos THMs podem ser caracterizados em precursores de rpida

reao, onde a matria orgnica reage rapidamente para formar THMs; e precursores de lenta

reao, onde a matria orgnica reage lentamente para a formao de THMs. Os primeiros se

caracterizam por formar os THMs nos primeiros minutos de reao, enquanto que os

precursores lentos formam THMs depois de longos tempos de reao.

Gallard & von Gunten (2002) estudaram os precursores lentos e rpidos de THMs,chegando concluso que substncias como o resorcinol (meta-dihidroxibenzeno) podem

explicar a formao inicial de THMs nas guas naturais. J os fenis esto mais relacionados

com a formao lenta de THMs, onde depois de uma demanda inicial correspondente

clorao do anel aromtico o fenol e os stios reativos lentos de matria orgnica produzem

similares moles de THM por mol de cloro consumido, em uma reao de segunda ordem. Os

autores ainda verificaram que em suas amostras cerca de 30% dos precursores orgnicos eram

de reao rpida, e 70% de reao lenta.


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2.8.5 Efeito da concentrao de cloro

Segundo Kavanaugh et al. (1980) apud Urano et al. (1983) a formao de

trihalometanos proporcional terceira ordem da concentrao de cloro livre residual. Urano

et al. (1983) verificaram que a formao de THMs tem relao com o cloro residual livre, mas

que para diferentes doses iniciais de cloro as taxas de formao dos trihalometanos para umamesma concentrao de cloro residual so diferentes. Isso significa que a formao de THMs

dependente da concentrao inicial de cloro, atravs de substncias intermedirias aos

THMs que se formam rpido e dependem dessa concentrao inicial.

Borges (2003) verificou em seus estudos em amostras de gua com concentraes

conhecidas de algas e cidos hmicos que a dosagem de cloro um fator limitante na

formao de trihalometanos, onde o aumento da relao cloro/COT ou cloro/clorofila a

provoca um aumento no potencial de formao dos THMs.

De Luca et al. (2003) chegaram concluso que a dosagem de cloro tem relao com a

formao de THMs, e quanto maior essa dosagem maior a formao desses subprodutos.

mesma concluso chegaram Abdullah et al. (2003), Koukouraki & Diamadopoulos (2003) e

El-Dib & Ali. (1995), mas os ltimos autores relatam que a formao de THMs no

proporcional dose de cloro aplicada.

2.8.6 Efeito da presena de ons brometo e iodetoO aumento da concentrao de ons brometo e iodeto na gua levam a uma maior

formao de trihalometanos bromados, devido rpida oxidao pelo cloro livre do brometo e

iodeto presentes nas guas (Castro, 1998).

Chang et al. (2001a) estudaram o efeito da concentrao do on brometo na formao

de THMs, e concluram que a concentrao total de trihalometanos aumenta com o

incremento da concentrao de brometo; tambm foi notado um leve decrscimo na

concentrao total de THMs em altas concentraes de brometo e baixa dosagem de cloro.

Em relao aos quatro compostos, com o aumento da concentrao de brometo as

concentraes de clorofrmio e diclorobromometano diminuram; a concentrao de

dibromoclorometano aumentou inicialmente e depois diminuiu, com um pico na concentrao

entre 0,3 e 0,5 mg/L de brometo; e a concentrao de bromofrmio aumentou continuamente.

Borges (2003) tambm verificou o aumento da formao de trihalometanos com o

aumento da concentrao do on brometo, sendo que eram formados mais THMs bromados

mesmo na presena de amnia. De Luca et al. (2003) em experimentos de desinfeco de


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efluentes concluram que a formao de THMs aumenta com a presena de bromatos no

efluente.

2.8.7 Efeito da presena de amnia

A presena da amnia na gua reduz a formao de trihalometanos, pois no momento

da clorao o cloro reage preferencialmente com a amnia formando as cloroaminas. Como as

cloroaminas tm uma reatividade menor com a matria orgnica presente na gua, a formao

de trihalometanos reduzida (Wolfe et al., 1984 apudDuong et al., 2003).

Borges (2003) testou o efeito da presena do on amnio na formao de

trihalometanos a partir da clorao de uma gua Milli Q com concentrao de cidos

hmicos de 10 mg.L-1e concentrao de cloro de 7,6 mg.L-1. Variando a concentrao de 0 a

3 mg.L

-1

ele observou que quando a amnia no est presente na amostra a formao detrihalometanos totais foi de 120 g.L-1, enquanto que uma concentrao de aproximadamente

0,2 mg.L-1reduziu a formao de THMs para valores prximos a 10 g.L-1.

O efeito da amnia na formao de THMs tambm foi observado por de Luca et al.

(2003) e Duong et al. (2003).

2.8.8 Efeito da presena de algas

As algas presentes na gua possuem caractersticas de precursores de trihalometanos.Borges (2003) em seus estudos com guas com presena de algas Microsystes panniformis

verificou que existem correlaes entre as medidas de clorofila a, TOC e absoro UV-665

nm, que servem como indicadores de algas, e a formao de trihalometanos. Ele tambm

observou que a formao de THMs proporcional relao cloro/COT e cloro/clorofila a,

bem como no foram formados THMs como o dibromoclorometano e o bromofrmio.

Em outro estudo, Borges (2003) comparou amostras com certa quantidade de cidos

hmicos com outras amostras contendo respectivamente algas Microsystes panniformis eMonorahpidiumsp. Os resultados encontrados indicaram que a amostra com cidos hmicos,

mesmo com um valor de COT menor do que os das amostras com suspenses algais

formaram maiores quantidades de THMs do que a das algas. As amostras com as algas

clorofceas ou cianofceas formaram THM, ainda que em menores quantidades. Com isso foi

possvel concluir que as amostras com suspenses algais formam THMs, mas em menor

quantidade do que os cidos hmicos. Tambm pde ser observado que o valor de COT no

muito bom para comparar diferentes mananciais.


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No mesmo experimento verificou-se que o cloro consumido na amostra com cidos

hmicos foi menor para a gerao de THMs. Provavelmente nas amostras com algas o cloro

consumido foi utilizado para oxidar as mesmas ou os compostos orgnicos excretados por

elas.

Borges (2003) tambm analisou a formao de THMs nas amostras com algas antes e

depois de serem filtradas em filtros de fibra de vidro tipo GF/C, com o objetivo de verificar se

os produtos extracelulares das algas podiam formar THMs. Os resultados mostraram que a

formao de THMs nas amostras no filtrada gerou mais THMs que as amostras filtradas, que

tambm produziram THMs. Assim ficou evidenciado que tanto as algas em suspenso como

seus produtos extracelulares atuam como precursores de trihalometanos, sendo que as algas

em suspenso apresentam maiores riscos de gerao desses subprodutos.

2.8.9 Modelos de subprodutos da desinfeco

Os modelos de SPD tm sido desenvolvidos para diferentes finalidades. Em alguns

casos, a modelagem dirigida identificao da significncia de diversos parmetros da

qualidade da gua e operacionais que controlam a formao de SPD ou investigao da

cintica de sua formao. Em outros casos, eles so desenvolvidos com propostas preditivas

como uma alternativa ao monitoramento em campo. Eles so utilizados para substituir a atual

tcnica de cromatografia gasosa, que uma anlise cara e que demanda certo tempo (Sadiq &

Rodriguez, 2004).

A modelagem preditiva de SPD consiste em obter relaes empricas e mecanicistas

de parmetros operacionais e de qualidade da gua com os nveis predominantes de THMs em

vrios estgios depois do tratamento da gua. Os modelos das ltimas dcadas tentam

principalmente ligar as concentraes de SPD (principalmente THMs) com variveis como

COT ou COD, UV, SUVA, pH, temperatura, concentrao do on bromo (Br-), dose de cloro

e tempo de reao do cloro residual. A clorofila a tambm utilizada como forma decaracterizar a matria orgnica.

Muitos pesquisadores desenvolveram modelos multivariados para relacionar a

concentrao de SPD com vrias combinaes de variveis explanatrias. As tcnicas de

regresses lineares mltiplas e no-lineares so as mais utilizadas no desenvolvimento de

modelos de previso de SPD. Esses modelos so baseados em dados de campo e de

laboratrio, sendo que os ltimos so considerados os mais confiveis para o desenvolvimento

de modelos empricos devido s condies controladas dos experimentos. Seu nico problema que os efeitos do sistema de distribuio na concentrao residual do desinfetante e na


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formao de SPD no so considerados. Geralmente em modelos baseados em experimentos

de laboratrio so desenvolvidos com grande nmero de dados (Sadiq & Rodriguez, 2004).

Vrios autores, como Espigares et al. (2003) e Golfinopoulos & Arhonditsis (2002),

tentaram criar modelos estatsticos de regresso linear considerando as variveis da gua bruta

comumente monitoradas. Esses modelos levam em conta vrios fatores combinados, que

possam ter influncia na formao dos THMs. Com isso esses autores esperam que esses

modelos sirvam como um mtodo acessvel de deteco e controle de THMs.

Espigares et al. (2003), estudaram a formao de THMs na gua utilizada para

tratamento na cidade de Granada, Espanha. Essa gua era de boa qualidade, pois possua

valores muito baixos de DQO e coliformes fecais, e sofria tanto pr como ps-clorao. Eles

identificaram que variveis como cloro livre, cloro combinado, alcalinidade, nitrato, clcio, e

dureza se correlacionavam linearmente com a formao de trihalometanos. Outras variveis,

como pH, clorofila a e coliformes fecais, no apresentaram correlao estatstica com a

formao de trihalometanos.

Os autores ento criaram modelos lineares de regresso mltipla, utilizando as

variveis que se mostraram significantes na regresso simples ou que aumentaram a

significncia estatstica ou o R da regresso. Foi verificado que em geral a regresso linear

mltipla tinha como variveis o cloro residual combinado, substncias inorgnicas

nitrogenadas (nitrito, nitrato e amnia) e DQO. As combinaes que melhor explicaram a

formao de THMs foram: cloro combinado/nitrito/nitrato, nitrito/nitrato/amnia e

nitrito/nitrato/amnia/DQO.

Golfinopoulos & Arhonditsis (2002), ao criarem modelos estatsticos de regresso

mltipla, verificaram que a temperatura, a dose de cloro e o pH influenciavam positivamente

a formao de THMs. Tambm foi possvel observar a relao quadrtica entre o on brometo

e a formao de THMs. Por ltimo os autores verificaram que no vero e outono eram

formadas maiores quantidades de THMs se comparadas primavera e inverno, resultado de

processos no ecossistema.

Classicamente os modelos so utilizados para identificar a relativa significncia da

qualidade da gua (matria orgnica, nutrientes, etc.) e variveis operacionais (dose de

desinfetante, temperatura da gua, tempo de contato, etc.) responsveis pela formao dos

SPD. Outros benefcios potenciais do desenvolvimento de modelos preditivos de SPD na gua

potvel so:


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Para tomadas de decises, no controle operacional durante o processo de tratamento

(ajuste de pH ou dose de desinfetante, tempo de contato).

Para estudos epidemiolgicos (avaliao de exposio) e avaliao de riscos sade.

Eles podem ser teis para estimar a exposio humana aos SPD atravs da gua potvel por

gerar dados para esse fim em diferentes locais.

Utilizados por agncias regulatrias para estimar a necessidade de melhorias na

infraestrutura, melhorias essas que reduziriam a formao de SPD, mas que gerariam maiores

custos.

Sadiq & Rodriguez (2004) fazem uma crtica quanto performance dos modelos.

Geralmente os modelos so avaliados somente por critrios estatsticos clssicos (coeficiente

de determinao, coeficiente de correlao, erros mdios absolutos entre valores medidos e

previstos, etc.). Os autores desses modelos geralmente contam com esses critrios para o

julgamento de seus modelos, sem especificar condies especficas (condies limites para os

preditores) ou circunstncias a que esses modelos possam ser aplicados. Soma-se a isso o fato

de que a maioria dos modelos avaliada com os mesmos dados que foram utilizados para a

sua calibrao, e no consideram base de dados externos para a validao do modelo. Isto no

permite que esses modelos possam ser generalizados.

2.9 QUALIDADE DA GUA E SUAS VARIVEIS

A definio de qualidade da gua no simples de ser feita, em virtude da

complexidade dos fatores que determinam sua qualidade e a grande escolha de variveis

usadas para descrever o estado dos corpos dgua em termos qualitativos.

Chapman (1992) engloba o termo qualidade do ambiente aqutico em trs definies:

Conjunto de concentraes, especificaes e divises de substncias orgnicas e

inorgnicas; Composio e estado da biota aqutica no corpo dgua;

Descrio de variaes temporais e espaciais devido a fatores internos e externos do

corpo dgua.

J para o termo poluio do ambiente aqutico, a mesma autora define que a poluio

a introduo pelo homem, direta ou indiretamente, de substncias ou energia que resultam

em efeitos deletrios como danos aos seres vivos, prejuzos sade humana, obstculos s

atividades aquticas incluindo a pesca e danos qualidade da gua com respeito ao seu uso

em atividades agrcolas, industriais e econmicas.


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A qualidade da gua est relacionada com as caractersticas das guas naturais que no

sofreram impactos antropognicos. A poluio dessas guas ocorre em duas fases de

degradao. A primeira fase mostra uma alterao na qualidade da gua devido ao impacto

humano, mas sem danos biota ou restrio ao uso da gua. J a segunda fase consiste em

alguma degradao da qualidade da gua e possvel restrio dos usos especficos da gua,porque parmetros de qualidade da gua podem ser excedidos. Uma vez que concentraes

aceitveis de variveis selecionadas em relao ao uso da gua so excedidas, ou o habitat

aqutico e a biota forem claramente modificados, a qualidade da gua usualmente definida

como poluda (Chapman, 1992).

A descrio da qualidade do ambiente aqutico pode ser feita de diversas formas. Ela

pode ser feita atravs de medies quantitativas, como determinaes fsico-qumicas, testes

biolgicos ou bioqumicos e atravs de descries semiquantitativas e qualitativas, comondices biticos, aspectos visuais, inventrio de espcies, odor, entre outros. Estas

determinaes so feitas em campo e em laboratrio e produzem vrios tipos de dados que

devem ser interpretados (Chapman, 1992).

A sel

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